Grasas recicladas en la alimentación animal: Contaminación con Dioxinas y PCBs

Autor/es: José Choque López, MVZ, MSc., Ph.D. Investigador Titular, Centro de Producción Animal, IDIAF. Santo Domingo, Rep. Dominicana

El presente trabajo es un extracto del libro "Grasas recicladas en la alimentación animal: Evaluacion del estado oxidativo y salud intestinal de pollos de carne", publicado por el autor a través de Editorial Académica Española y LAP LAMBERT Academic Publishing GMBH & KG, en Saarbrucken-Alemania, el pasado mes de julio de 2011.

INTRODUCCIÓN

Las grasas han sido utilizadas en la alimentación de los animales desde el inicio de la producción moderna. Su uso ha aumentado paralelamente a la mejora de la genética y de la productividad. Las actuales estirpes genéticas son más eficientes y necesitan piensos con una alta concentración energética, por lo que la incorporación de materias grasas es una práctica habitual en los programas de alimentación.

Consideraciones relativas al empleo de grasas y co-productos de su refinería utilizados en la alimentación de las diferentes especies de interés zootécnico, pueden encontrarse en revisiones realizadas por diversos autores (Codony and Guardiola, 1999; Dziezak, 1989; FEDNA, 2003; Hertrampf, 1992; Mateos et al., 1995; Mateos et al., 1996b; Palmquist, 1988; Shepperson, 1993; Ziggers, 2005). La Tabla 1 presenta las materias grasas de mayor uso en las explotaciones pecuarias.

ORIGEN	CARACTERÍSTICA	PRODUCTO
Animal	Terrestre	Sebo
		Manteca
		Grasa de aves
	Marino	A. Pescado
Vegetal	Saturadas	Palma
		Coco
	Insaturadas	A. Soja
		A. Girasol
		A. Colza
		Otros
Procesos industriales	Refinado de aceite	Aceites ácidos u Oleínas
	Grasas transformadas	Grasas hidrogenadas Jabones cálcicos
	Grasas fraccionadas	Lecitinas
	Grasas reutilizadas	Residuos de freiduría
Grasas Técnicas	Mezclas

Tabla 1. Tipos y fuentes de grasa. Adaptado de Mateos et al.(1996a)

Las grasas recicladas (procedentes de procesos industriales) son motivo de especial interés debido a que el análisis de sus características químicas y su elevado contenido de ácidos grasos (AG), indica que constituyen una buena alternativa nutricional. Sin embargo, en ocasiones, pueden presentar compuestos nocivos, sin dejar de lado los problemas ambientales que conllevan su vertido, almacenamiento o destrucción, en caso de no ser reutilizadas adecuadamente.

GRASAS Y ACEITES RECICLADOS

Este grupo consiste en materiales residuales de la cadena alimentaria humana y proceden fundamentalmente de la recolección en industrias de fritura, procesado de alimentos, centros de restauración e industrias cárnicas, como productos que hay que eliminar. Lógicamente, en ciertos casos, la calidad de los mismos no es adecuada para el consumo en forma directa y deben pasar por un proceso de reciclado o purificación. Este proceso permite eliminar la fracción correspondiente a productos de alteración, entre los cuales se encuentran los productos de oxidación y posibles contaminantes, fracción de nula digestibilidad y comprobados efectos nocivos para la salud (Bou et al., 2005; Choe and Min, 2007; Codony and Guardiola, 1999; Mateos et al., 1996b; Wiseman and Cole, 1983).

Hasta 1985, más del 90 % de la grasa de los restaurantes era de origen animal. La industria del reciclado añadía a estos lípidos recogidos cantidades variables de oleínas vegetales de diversa procedencia a fin de elevar su contenido de linoleico (50 %, 35 % y 20 %). Por la combinación entre grasa animal y oleínas vegetales, estas mezclas se conocen comúnmente como grasoleínas. Otras veces se le añadían grasas provenientes de las industrias de los subproductos de mataderos y sebos oscuros o con un contenido indeterminado de ácidos grasos libres, rechazados por la industria del jabón (acidez y color excesivo). De aquí que estas otras grasas reciban el nombre de "yellow grease" o grasas amarillas.

Tabla 2. Ácidos grasos de algunas grasas recicladas

Perfil Ac. Grasos		YELLOW GREASE	GRAS OLEÍNAS
(% Grasa verdadera)			>50 %*	>35 %*	<20 %*
	C<14	tr.	tr.	tr.	tr.
Mirístico	C14:0	1	<1,0	<2,0	<3,0
Palmítico	C16:0	18	<11,0	<18,0	<25,0
Palmitoleico	C16:1	2,5	1	2	2,5
Esteárico	C18:0	9	<5,0	<8,0	<10,0
Oleico	C18:1	46	25	33	38
Linoleico	C18:2	21	>50,0	>35,0	>18,0
Linolénico	C18:3	2	2	1,5	1
	C>=20	tr.	tr.	<2,0	<3,0
Características
Índice Iodo		>70	>115	>100	>85
Título (Punto de fusión)		-	<15	<18	<22
pH - Acidez mineral		-	>5,5	>5	>5
Grasa no eluible (NEM)		<16	<15	<18	<20
MIU		<3	<4	<6	<7
Saturado/Insaturado		0,39	0,2	0,43	0,67

* Contenido de ácido linoleico. MIU: Humedad, impurezas e insaponificables. Adaptado de Tablas FEDNA (2003)

Estas grasas contienen de media un 20 a 25 % de linoleico (índice de iodo entre 80 y 87) y son bien utilizadas por los monogástricos a pesar de su alto contenido en material no eluible y ácidos grasos trans.

Cuando se recolectan, seleccionan, filtran y reciclan de forma adecuada, su valor nutricional es alto y similar e incluso superior al de un sebo de calidad media. El problema aparece cuando se reciclan grasas de freiduría excesivamente recalentadas, con niveles de polímeros elevados (en ocasiones superiores al 20 %). Cuando el tratamiento térmico es abusivo se produce autooxidación de los ácidos grasos con aumento del contenido en polímeros, monómeros cíclicos, hieróxidos y otros compuestos no eluibles que no son digestibles y que pueden resultar dañinos y tóxicos para el animal. Además, los productos oxidados reducen la palatabilidad de la grasa original.

La calidad de los aceites vegetales recuperados varía ampliamente dependiendo de la procedencia y el procesado realizado y es evidente que es necesario un control analítico exhaustivo.

En relación con otros tipos de grasas recicladas, debe señalarse que pueden contener algunos compuestos de contaminación externa. La presencia de estas grasas contaminadas en el pienso, con alto contenido en hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), dioxinas y PCBs o pesticidas, puede afectar de forma negativa a la salud de los animales. No obstante, se han detectado niveles de estos compuestos perjudiciales en las materias grasas de origen, lo que parece indicar que no sólo son característicos de las materias grasas residuales.

Es importante estudiar la posibilidad de incorporar estas grasas recicladas como suplemento energético en el pienso para animales. En este sentido, como ya se había anticipado, hay que tener en cuenta la posible presencia de sustancias perjudiciales, hecho que plantea una problemática relativa a la seguridad de su empleo tanto para los animales como para el consumidor del producto final.

CONTAMINACIÓN ORGÁNICA DE LAS GRASAS

Las dioxinas, los policlorobifenilos (PCBs) así como los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) han generado una gran preocupación, debido a su elevada toxicidad y sus propiedades carcinogénicas. Estos productos son originados principalmente en procesos de combustión o como residuos de la industria de las pinturas, entre otros. El problema radica, fundamentalmente, en el hecho de que poseen propiedades lipofílicas, motivo por el cual tienden a asociarse a sustratos grasos y permanecer en el ambiente por períodos largos de tiempo, acumulándose y aumentando su concentración a medida en que pasan de un individuo a otro de la cadena trófica.

Dioxinas y Policlorobifenilos 

Las dioxinas y los policlorobifenilos han sido objeto de numerosos estudios por su relación con la contaminación ambiental, su efecto negativo sobre la salud y su implicación en diversas alertas alimentarias. Entre ellas se destacan las ocurridas en Yusho (Japón) en 1968 donde se detectaron niveles de contaminación en leche materna, en la guerra de Vietnam en los años 70 como consecuencia del uso del herbicida denominado "agente naranja", en Seveso (Italia) en 1976, el conocido incidente de los pollos belgas del año 1999 o el reciente envenenamiento del presidente de Ucrania Viktor Yushchenko ocurrido en el año 2004 (Schecter et al., 2006). La importancia de estos contaminantes queda patente en diversas revisiones y pruebas experimentales (Anton and Lizaso, 2001; Bernard et al., 1999; Bernard et al., 2002; De Vries et al., 2006; Gallego et al., 2005; Gorrachategui, 2001; Guitart, 2002; Moser and McLachlan, 1999; Sapkota et al., 2007; SCAN, 2000; Schecter et al., 1998; Schmid et al., 2002; Tard et al., 2007). Sin embargo, la mayoría de los estudios sobre dioxinas y PCBs están enfocados a la salud humana y/o al efecto sobre la salud de animales silvestres o acuáticos. La información relacionada con el efecto sobre animales de granja todavía es escasa.

El término dioxina engloba una gran variedad de compuestos químicos, de diferente potencial tóxico, 135 congéneres de los policlorodibenzofuranos (PCDFs) y 75 congéneres de las dibenzo-p-dioxinas policloradas (PCDD). Entre estos compuestos 17 son considerados tóxicos para el hombre; la 2, 3, 7, 8-tetracloro-dibenzo-p-dioxina, conocida también como "dioxina de Seveso", es la más peligrosa y se considera como la sustancia más tóxica producida por el hombre. De los 209 congéneres de los policlorobifenilos (PCBs), 12 presentan propiedades tóxicas similares a las dioxinas y reciben el nombre de compuestos coplanares o análogos a las dioxinas (dioxin-like compounds).

Estructura química y composición de las dioxinas y PCBs.- Su estructura básica la constituyen dos anillos aromáticos, unidos por átomos de oxígeno. A su vez, la presencia del oxígeno determinará a que tipo de contaminante corresponde cada estructura. En otras palabras, la presencia de dos átomos de oxígeno es característica de las PCDD (Figura 1A), un átomo de oxígeno distingue a los PCDF (Figura 1B) y la ausencia de oxígeno a los PCBs (Figura 1C).

Figura 1. Estructura química de las principales dioxinas, dibenzofuranos y PCBs

Como puede apreciarse en la Figura 1, los hidrógenos que saturan las diferentes posiciones de los anillos aromáticos pueden ser reemplazados por átomos de cloro. De esta manera, en el caso de PCDDs y  PCDFs, el número máximo de átomos de cloro de su estructura es de 8 y en el caso de los PCBs es de 10. Las estructuras químicas en las que el hidrógeno es reemplazado por 4 a 6 átomos de cloro son las que tienen mayor actividad tóxica.

Origen y persistencia de dioxinas y PCBs en el medio ambiente.- Las dioxinas no tienen utilidad para el hombre, a diferencia de los PCBs que se han utilizado en la industria de las pinturas y plásticos. No obstante, se generan grandes cantidades (directa o indirectamente) de estos compuestos en diversos procesos industriales que implican cloro, carbono y calor. De igual manera, los procesos naturales como las erupciones volcánicas, pueden generar también dioxinas así como otros compuestos policíclicos, tal como puede apreciarse en la Tabla 3, presenta las fuentes de generación de dioxinas.

Tabla 3. Fuentes de generación de dioxinas

Procesos industriales y químicos Industria química Industria del papel y de la pulpa del papel Fabricación de PVC Industria del asfalto y del cemento Industrias metalúrgica y siderúrgica Combustión de combustibles fósiles Estufas y hornos de leña, y calefacciones Incendios de automotores, edificios y rellenos Cenizas de hornos, calderas, etc.

Procesos de combustión Incineración de residuos industriales Incineración de residuos hospitalarios Incineración de residuos sólidos urbanos Fuentes de combustión doméstica Tráfico vehicular Nafta con plomo Fuel-oil de baja calidad Reciclaje y fundición de aluminio y acero Pesticidas (insecticidas, herbicidas,...) Plantas de desguace de vehículos Combustiones de cigarrillos Antisépticos Conservadores de madera y Compost

Procesos naturales Erupciones volcánicas Incendios forestales o de otra biomasa Reacciones enzimáticas y fotolíticas

Adaptado de Gallego et al. (2005)

Su marcado carácter lipofílico y persistencia en el medio ambiente, así como una elevada vida media en los tejidos animales, hace que PCDD/Fs y PCBs manifiesten tendencia a la acumulación, conforme pasan de un individuo a otro de la cadena trófica. La figura 2 presenta como se lleva a cabo este proceso en el que la concentración aumenta desproporcionadamente sin que ello dependa necesariamente del grado de contaminación ambiental. Este fenómeno se conoce como bioacumulación o biomagnificación.

La vida media de las dioxinas en el organismo vivo es variable de acuerdo a la especie. Así por ejemplo, la vida media de la 2, 3, 7, 8-TCDD se estima entre 5.1 y 11.3 años en el hombre, en tanto que en roedores es usualmente de 2 a 4 semanas o de 6 a 8 semanas en primates no humanos (Gorrachategui, 2001; Schecteret al., 2006).

 

Figura 2. Biomagnificación de la concentración de dioxinas en la cadena trófica (Díaz, 2007) 

Fuentes de exposición.- Una vez originadas por cualquiera de los procesos mencionados líneas arriba, las dioxinas y PCBs presentan una amplia distribución en el ambiente y pueden contaminar un sin fin de eslabones de la cadena trófica. Las Figuras 3 y 4, muestran las posibles vías de entrada de las dioxinas en la cadena alimentaria. A partir de la fuente de contaminación, son emitidas en forma de gas y se transportan en el aire y el agua, depositándose en el suelo y los sedimentos.  De esta manera, pueden llegar a los vegetales comestibles o la hierba destinada al ganado (en zonas contaminadas el heno puede llegar a poseer hasta 50 pg de dioxinas/g de materia seca), ingresando en la cadena agro-alimentaria o incorporándose al lecho marino.

Otra vía de entrada es la eliminación fraudulenta de sustancias contaminadas a través de vertidos incontrolados o su incorrecta adición en piensos para animales, como se ha visto en el incidente de los pollos belgas. Una mayor información acerca de este suceso se encuentra en el trabajo elaborado por Bernard et al. (2002).

Los animales ingieren proporciones variables de dioxinas provenientes principalmente de los pastos contaminados o de piensos que hayan sido expuestos a los contaminantes, que se acumulan en el tejido graso o bien son vehiculados a través de la leche o los huevos. Así por ejemplo, en un estudio realizado en Francia, bovinos de leche que pastan en sitios alejados de actividad industrial manifestaron niveles "habituales" de 1 ng de dioxinas/Kg. de grasa, en tanto que bovinos que pastan cerca de áreas industriales generadoras de dioxinas alcanzaron niveles alarmantes de hasta 15-30 mg de dioxinas/g de grasa (Gallegoet al., 2005). Por otro lado, el contenido de dioxinas en huevos alcanzó niveles experimentales de hasta 305 ng/Kg. de grasa, concentrándose en la yema de huevo (Pirard and De Pauw, 2005), en tanto que a nivel comercial se encontraron huevos con hasta 150 ng/Kg. de grasa (Gorrachategui, 2001).

Algunas publicaciones (Choque-López, 2008; Choque-López et al., 2008a; Choque-López et. al. 2008b; Mateus et al., 2007), evalúan los rendimientos productivos y la digestibilidad de la materia grasa, en pollos alimentados con piensos que contenían materias grasas contaminadas con Dioxinas y PCBs en el pienso de estos animales. Niveles de contaminación de hasta 1.75 pg WHO-TEQ PCDD/Fs + DL-PCBs/g aceite, no se tradujeron en diferencias significativas en los principales indicadores productivos tales como ganancia de peso o el índice de conversión alimenticia. Paralelamente, la digestibilidad de la materia grasa solo fue influenciada (P<0.05), en  animales jóvenes, no mayores de 16 días de edad.  

En determinaciones realizadas por Ábalos et al. (2008) en el marco del proyecto europeo Feeding Fats Safety (www.ub.es/feedfat), el tejido muscular de pollos y conejos alimentados con piensos contaminados con dioxinas y PCBs alcanzó niveles totales de 16,71 pg WHO-TEQ PCDD/Fs + DL-PCBs/g de grasa y de 3,54 pg WHO-TEQ PCDD/Fs + DL-PCBs/g de grasa, respectivamente para cada especie. De este total, 0.407 pg/g de grasa correspondían al 2,3,7,8-TCDD en el caso de los pollos y 0,115 pg/g de grasa en el caso de los conejos. Los piensos fueron elaborados añadiendo aceite de pescado comercial contaminado. Los autores concluyen que las muestras de tejido muscular de los pollos podrían exceder el nivel máximo de 4 pg WHO-TEQ PCDD/Fs + DL-PCBs/g de grasa, establecido por la Comisión de la Unión Europea (Directiva 2006/13/CE, 2006).

Figura 3. Posibilidades de entada de las dioxinas en la cadena alimentaria

Figura 4. Vías de contaminación en las cadenas tróficas humana y animal. (Bell et al., 2007)

Los lechos marinos contaminados influyen negativamente sobre los seres vivos que componen su cadena trófica. De esta manera (tal como se muestra en la figura 4), tanto el fitoplancton como el zooplancton contaminan a los peces u organismos marinos que los consumen (Bell et al., 2006), muchos de los cuales son especies incluidas en la cadena alimentaria humana. Existe un gran riesgo de exposición a partir de peces u otras especies marinas, principalmente en países en los que el consumo de productos marinos constituye gran parte de su dieta.

Toxicidad.- Como se había mencionado, la 2, 3, 7, 8-TCDD es la dioxina más tóxica, razón por la cual sirve de referencia al momento de evaluar el potencial tóxico de estas sustancias. Para ello se ha establecido una unidad de medida, el TEF (Toxic Equivalency Factor), que asigna arbitrariamente a esta dioxina el valor de 1, como valor de máxima toxicidad. A partir de esta medida se considera la equivalencia tóxica de dioxinas y PCBs, en comparación con ella. La Tabla 4, presenta los factores de toxicidad relativa establecida para dioxinas, dibenzofuranos y PCBs por la Organización Mundial de la Salud (WHO), que se utiliza corrientemente para medir la magnitud de la intoxicación o presencia de dioxinas y PCBs.

El sumatorio de las concentraciones de los diferentes congéneres presentes en una muestra multiplicadas por sus respectivos TEFs constituye el equivalente tóxico (TEQ) de la mezcla analizada. Este valor final refleja el verdadero potencial tóxico de la mezcla de dioxinas y PCBs. 

Tabla 4. Factores de equivalencia tóxica (TEFs), establecidos por la Organización Mundial de la Salud (WHO)
 

(Schecter et al., 2006)

Las aves y los peces son mas sensibles a la exposición de dioxinas que los animales mamíferos. La dosis letal media (DL₅₀, la dosis suficiente para matar a la mitad de la población, en un período de tiempo determinado) para la 2, 3, 7, 8-TCDD de aves domésticas está alrededor de 25 a 50 μg/Kg. de peso vivo (PV), en tanto que los peces tienen una DL₅₀ de 2 a 23 μg/Kg. PV; la muerte sobreviene, en ambos casos, en días (Gorrachategui, 2001; Guitart, 2002).

Patología asociada y cáncer.- La ingestión de dioxinas está asociada a un gran número de manifestaciones patológicas agudas y crónicas que pueden afectar no sólo a la salud y productividad de los animales sino, lo que es más importante, a la salud de las personas. La Tabla 5 resume las principales manifestaciones clínicas provocadas por la ingestión de estos compuestos tóxicos. La intoxicación aguda se traduce en manifestaciones clínicas severas y la muerte de los animales expuestos en períodos de tiempo relativamente cortos. La intoxicación crónica cursa con enfermedad, manifestaciones clínicas o subclínicas y teratogénesis, constituyéndose en la forma más preocupante por el impacto a largo plazo (Figuras 5 y 6).

Estudios epidemiológicos (Anton and Lizaso, 2001; Bruggeman et al., 2007; Gallego et al., 2005; Schecter et al., 2006) sugieren que la exposición accidental a cantidades continuas de dioxinas puede estar asociada a un incremento en procesos tumorales y cancerígenos. Las patologías más comúnmente observadas fueron sarcomas de tejido blando, hemopatías malignas y cáncer de hígado y vías biliares, además de la proliferación tumoral de células de Sertoli asociadas a procesos reproductivos.

Tabla 5. Principales manifestaciones clínicas causadas por las dioxinas en los seres vivos

Teratogénesis Hidronefrosis Paladar hendido	Alteraciones hepáticas Inducción enzimática Porfiria y otros cambios funcionales Necrosis de células parenquimales Hipertrofia e hiperplasia parenquimal
Alteraciones genitourinarias Cambios degenerativos en los túbulos renales Hiperplasia del tracto urinario Endometriosis Disfunciones eréctiles y de eyaculación
	Alteraciones hemáticas Incremento del colesterol y triglicéridos Hipoglicemia Cambio en niveles séricos de testosterona
Inmunotoxicidad Inmunosupresión Atrofia tímica y de tejidos linfáticos
	Otras Perdida de peso y anorexia (wasting sindrome) Edema dérmico y general Hiperplasia e hipertrofia del epitelio gastrointestinal Alteraciones cardiopulmonares y bronquitis Polineuropatía y debilidad muscular Déficit sensorial y Carcinogénesis
Alteraciones dérmicas Cloroacné Hirsutismo o alopecia Hiperpigmentación Alteraciones en las faneras

Adaptado de Gallego et al. (2005), Schecter et al. (2006) y Gorrachategui (2001)

Figura 5. Efectos de la toxicidad aguda de las dioxinas (cloroacné e hiperpigmentación)

 Figura 6. Efectos de la toxicidad crónica de las dioxinas (alteraciones teratogénicas)

 

Referencias bibliográficas

• Ábalos, M., Parera, J., Abad, E., y Rivera, J. (2008) PCDD/Fs and DL-PCBs in feeding fats obtained as co-products or by-products drived from the food chain. Chemosph. 71:1115-1126.
• Anton, A. and J. Lizaso. 2001. PCBs y DIOXINAS. Fundación Ibérica para la Seguridad Alimentaria 255, Inscripción 1º, tomo XXX:1-25.
• Bell, J. G., F.McGhee, J.R.Dick, and D.R.Tocher. 2006. Dioxin and dioxin-like polychlorinated biphenyls (PCBs) in Scottish farmed salmon (Salmo salar): effects of replacement of dietary marine fish oil with vegetable oils. Aquaculture 243:305-314.
• Bernard, A., F. Broeckaert, G. De Poorter, A. De Cock, C. Hermans, C. Saegerman, and G. Houins. 2002. The Belgian PCB/Dioxin Incident: Analysis of the Food Chain Contamination and Health Risk Evaluation. Environmental Research Section A 88:1-18.
• Bernard, A., C. Hermans, F. Broeckaert, G. De Poorter, A. De Cock, and G. Houins. 1999. Food contamination by PCBs and dioxins. Brief communication. Nature 401:231-232.
• Bou, R., R. Codony, M. D. Baucells, and F. Guardiola. 2005. Effect of Heated Sunflower oil and Different Dietary Supplements on the Composition, Oxidative Stability and Sensory Quality of Dark Chicken meat. J. Agric. Food Chem. 53:7792-7801.
• Bruggeman, V., G. Van Den Bergh, O. Clerens, O. Onagbesan, L. Arckens, and E. Decuypere. 2007. Differential Protein Rxpression in Liver and Ovary of the One-Day-Old chick as a Result of a Single in ovo Injection of 2,3,7,8-tetra-chlorodibenzo-p-dioxin. Feedinfo New Service1-4.
• Choe, E. and B. D. Min. 2007. Chemistry of Deep-Fat Frying Oils. Journal of Food Science 72:R77-R86.
• Choque-López, J.A., 2008. Evaluación del Estado Oxidativo y Salud Intestinal de Pollos de Carne en Respuesta a la Alimentación con Grasas Recicladas. Universidad Autónoma de Barcelona. Tesis doctoral. 236 Pp. Disponible en: http://www.tdx.cat/TDX-0925109-121137.
• Choque-López, J.A., Baucells, M.D., Mateus E.F., Gómez de Segura, A., Barroeta, A.C. 2008a "Efecto de la alimentación con materias grasas recicladas sobre parámetros productivos y el rendimiento a la canal de pollos de carne". Albéitar 118: 50-52. www.albeitar.asisvet.com 
• Choque-López, J.A.; Gómez de Segura, A.; Martín-Orúe, S.M.; Takahashi, S.E.; Schiavone, A.; Barroeta, A.C.; Baucells, M.D. 2008b "Dioxins and PCBs, and PAHs in Feeding Fats on Caecal Microbiota of Broilers Evaluated by Terminal Restriction Fragment Length polymorphism (t-RFLP)". XXIII World''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''''s Poultry Congress Brisbane, Australia. 30 June-4 July.
• Codony, R. and F. Guardiola. 1999. Las Grasas en Alimentación Animal. Cuadernos de Nutrición: materias primas55-63.
• De Vries, M., R. P. Kwakkel, and A. Kijlstra. 2006. Dioxins in organic eggs: a review. NJAS 54:207-221.
• Díaz, J. 2007. Dioxines en productes per a lalimentaciò humana i animal. Page -6 Pp. in  Col-legi Oficial de Veterinaris de Barcelona (C.O.V.B.).
• Directiva 2006/13/CE. 2006. Directiva del 3 de febrero de 2006 Sobre Dioxinas y PCBs similares a dioxinas. Com. UE 32:44-53.
• Dziezak, J. D. 1989. Fats, Oils, and Fat Substitutes. Food Technology 1:66-74.
• FEDNA. 2003. Grasas y Aceites. Page 373 in Tablas FEDNA de composición y valor nutritivo de alimentos para la fabricación de piensos compuestos. C. de Blass, G. G. Mateos, and P. G. Rebollar, eds.
• Gallego, M. E., T.J.Roy, M.Hermoso de Mendoza, D.Hernandez, F.Soler, and M.Pérez. 2005. Las Dioxinas en la Producción Animal: Situación Actual. Producción Animal19-31.
• Gorrachategui, M. 2001. Seguridad Alimentaria: Dioxinas. XVII Curso de especialización FEDNA1-24.
• Guitart, R. 2002. Dioxinas, dioxinas y alimentos. Consuma Seguridad. Diario de la seguridad alimentaria. www.consumaseguridad.com Online.
• Hertrampf, J. 1992. Making fat more digestible. Feed International 14:12-17.
• Mateos, G., J.Piquer, M.Garcia, and P.Medel. 1996a. Utilización de grasas y subproductos lipidicos en dietas para avicultura. Page 3 in  American Soybean Association, Brucelas-Belgica.
• Mateos, G., J.Piquer, M.García, and P.Medel. 1995. Utilización de grasas y subproductos lipídicos en dietas para avicultura. Selecciones Avícolas 37:623-631.
• Mateos, G., P.G.Rebollar, and P.Medel. 1996b. Utilización de grasas y productos lipídicos en alimentación animal: Grasas puras y Mezclas. Page 1 in Utilización de Grasas y Productos Lipídicos en Alimentación Animal. FEDNA, ed.
• Mateus E. F., Choque-López J. A., Gómez de Segura A., Baucells M. D., Codony R., Barroeta A. C. "Dioxinas Y PCBs  en la Alimentación de Pollos de Carne: Efecto Sobre Parámetros Productivos y Utilización de Nutrientes" XLIII Symposium Científico de Avicultura. 18 y 19 de Octubre, Barcelona.
• Moser, A. G. and M. S. McLachlan. 1999. A non-absorbable dietary fat substitute enhances elimination of persistent lipophilic contaminants in humans. Chemosphere 39:1513-1521.
• Palmquist, D. L. 1988. The feeding value of fats. Page 293 in World Animal Science. Disciplinary approach. E. R. Orskov, ed. Elsevier.
• Pirard, C. and E. De Pauw. 2005. Uptake of polychlorodibenzo-p-dioxins, polychlorodibenzofurans and coplanar polychlorobiphenyls in chickens. Environment International 31:585-591.
• Reglamento (CE) Nº 199/2006. 2006. Reglamento del 3 de febrero de 2006 Sobre el contenido maximo de dioxinas y PCBs en productos alimenticios. Com. UE 32:34-38.
• Sapkota, A. R., L. Y. Lefferts, S. McKenzie, and P. Walker. 2007. What do we feed to food-production animals? A review of animal feed ingredients and their potential impacts oh human health. Environ. Health Perspect. 115:663-670.
• SCAN. 2000. Dioxin contamination of feedingstuffs and their contribution to the contamination of food of animal origin: Scientific opinion. European Commission, Health & Consumer Protection Directorate-General1-105.
• Schecter, A., L. Birnbaum, J. J. Ryan, and J. D. Constable. 2006. Dioxins: An overview. Environmental Research 101:419-428.
• Schecter, A., M. Dellarco, O. Päpke, and J. Olson. 1998. A comparison of dioxins, dibenzofurans and coplanar PCBs in uncooked and broiler ground beef, catfish and bacon. Chemosphere 37:1723-1730.
• Schmid, P., E. Gujer, S. Degen, M. Zennegg, A. Kuchen, and C. Wuthrich. 2002. Levels of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in food of animal origin. The Swiss dioxin monitoring program. J. Agric. Food Chem. 50:7482-7487.
• Shepperson, N. 1993. Procesos industriales y calidad de las grasas: Grasas técnicas y recuperadas. IX Curso de especialización FEDNA1-13.
• Tard, A., S. Gallotti, J.-C. Leblanc, and J.-L. Volatier. 2007. Dioxins, furans and dioxins-like PCBs: Occurrence in food and dietary intake in France. Food Additives and Contaminants 24:1007-1017.
• Wiseman, J. and D. J. A. Cole. 1983. The Utilization of Waste in Animal Feeds. Page 233 in Upgrading waste for feed and food.  Robert Hartnoll Ltd. Bodmin Cornwall-UK.
• Ziggers, D. 2005. Oils and fats indispensable in feed. Feed Tech. 1:16-19.

---

DATOS DEL LIBRO Y ARTE DE TAPA

Comentario general:El principal interés de incorporar materias grasas en la alimentación animal viene determinado por ser una fuente concentrada de energía a precio competitivo. Algunas de las grasas utilizadas, son co- o sub-productos de la cadena alimentaria humana (grasas recicladas), que dependiendo de la forma en que han sido procesadas o almacenadas, pueden presentar un contenido variable de sustancias perjudiciales como ácidos grasos trans y productos de oxidación, o pueden asociarse a contaminantes como Hidrocarburos aromáticos policíclicos, Dioxinas o Furanos. Estas modificaciones afectan directamente su cualidad nutricional, disminuyen su aporte en la alimentación animal y ponen en riesgo la salud del consumidor. El presente trabajo forma parte de los resultados obtenidos por el proyecto "Feedinf fats safety" (http://www.ub.edu/feedfat/) y busca evaluar el efecto de la utilización de grasas alteradas o contaminadas sobre el rendimiento productivo y la salud de pollos de carne. Los resultados obtenidos con el empleo de herramientas moleculares, bioquímicas, microbiológicas e histológicas, pueden servir de insumos para la investigación y la generación de políticas en seguridad alimentaria. Datos del libro: Titulo: "Grasas recicladas en la alimentación animal: Evaluacion del estado oxidativo y salud intestinal de pollos de carne". Autor: J. A. Choque-López, Ph.D. Casa editora: Editorial Académica Española-LAP LAMBERT Academic Publishing GMBH & KG. ISBN: 978-3-8443-3851-5. Lugar de publicación: Saarbrucken, Alemania. Año: 2011.

¿Qué es el PCB?

                                                                                 

            Es un compuesto químico que se utiliza en transformadores eléctricos en nuestro país. Está incluido dentro de los doce contaminantes más peligrosos del planeta. En contacto con el hombre puede provocar cáncer.

El bifenilo ploriclorado (PCB) es un compuesto químico formado por cloro, carbón e hidrógeno. Fue sintetizado por primera vez en 1881. El PCB es resistente al fuego, muy estable, no conduce electricidad y tiene baja volatilidad a temperaturas normales. Éstas y otras características lo han hecho ideal para la elaboración de una amplia gama de productos industriales y de consumo.

Pero son estas mismas cualidades las que hacen al PCB peligroso para el ambiente, especialmente su resistencia extrema a la ruptura química y biológica a través de procesos naturales.

Irónicamente, su estabilidad química, que ha contribuido a su uso industrial extenso, es también uno de los aspectos que causa la preocupación más grande. Esta resistencia inusual, más su tendencia a permanecer y acumularse en organismos vivos, genera la presencia de PCB en el ambiente y una amplia dispersión con sus consecuentes efectos.

Muchos experimentos de laboratorio y otros estudios han intentado determinar los efectos que producen los PCBs en la salud de los seres humanos. Los científicos convienen en que es poco probable que la baja exposición a los PCBs a corto plazo genere lesiones serias. Sin embargo, la mayoría coincide sobre los efectos adversos provocados por la exposición a largo plazo, incluso en concentraciones bajas.

Los PCBs pueden ingresar en el cuerpo a través del contacto de la piel, por la inhalación de vapores o por la ingestión de los alimentos que contengan residuos del compuesto.

El efecto más común es el "chloracne", una condición dolorosa que desfigura la piel, similar al acné adolescente. También pueden provocar daños en el hígado y la Organización Mundial de la Salud comprobó, además, que el PCB es cancerígeno.

En nuestro país todavía se encuentran transformadores de baja y media tensión que contienen aceite refrigerante de PCB y que, en muchos casos, chorrean ese lubricante por falta de mantenimiento. La liberación del aditivo con PCB contamina el suelo, las napas y el agua. No sólo de un barrio sino de toda la zona porque una de las características del PCB es que se desparrama con facilidad. Pero el principal riesgo ocurre si los transformadores explotan o se prenden fuego, en ese caso, el PCB se transforma en un producto químico denominado dioxina. Ésta se produce a través de la combustión.

Las dioxinas son las sustancias más dañinas que se conocen. Son cinco millones de veces más tóxicas que el cianuro y se ha comprobado que son cancerígenas.

El PCB es considerado un "contaminante orgánico persistente", es decir que permanece en el medio ambiente por largos períodos.

Está incluido en la "docena sucia", un listado de los doce contaminantes más peligrosos del planeta.

El PCB se utilizaba como refrigerante de transformadores pero en 1976, luego de un accidente, fue prohibido en Estados Unidos y Europa. Hoy existen alternativas al PCB mucho más seguras como los aceites de silicón o ciertos tipos de aceite mineral dieléctricos. Hoy se utilizan transformadores secos para reemplazar a los que necesitaban refrigerantes líquidos.   

                                                                                   

Historia del PCB

  Su uso masivo comenzó en la década del 50. Durante años se desconoció su peligrosidad. Fue prohibido en casi todo el mundo luego de varios incidentes. Sin embargo, hoy, se sigue manipulando con negligencia y sin controles suficientes.

Aunque fue sintetizado por primera vez en 1881, la producción comercial de PCB comenzó en los Estados Unidos en 1929 en respuesta a la necesidad de la industria eléctrica de un líquido refrigerante y aislante más seguro para los transformadores y condensadores industriales.

También fueron utilizados como líquidos hidráulicos; como capas superficiales para el papel copia sin carbono; como plastificantes en sellantes, resinas sintetizadas, cauchos, pinturas, ceras y asfaltos; y como retardadores de llamas en aceites lubricantes. Sin embargo, fue a partir de 1950 cuando comenzó su uso masivo.

Durante los primeros 25 años de aplicación, no generó preocupaciones hasta que en 1968, en Japón, se contaminó aceite de arroz con estos compuestos. Los niños nacidos de madres que habían ingerido el aceite se caracterizaron por la pigmentación oscura de su piel, bajo peso al nacer, párpados hinchados e irrupción temprana de los dientes. Además, 1200 personas se envenenaron.

En el mismo país, otro incidente con PCB provocó niños hipotónicos y de bajo coeficiente intelectual. Algo semejante sucedió en Taiwan y en Estados Unidos, donde los nenes nacidos de madres que habían comido pescado de los lagos de Michigan, contaminado con bifenilos policlorinados, tenían mala memoria, un coeficiente intelectual bajo para su edad y la visión disminuida.

Estos acontecimientos pusieron la mirada sobre el PCB. En 1973, la Organización para la Cooperación Económica y el Desarrollo impulsó a todos los países miembro a limitar el uso de PCB y a desarrollar mecanismos de control. Hacia 1977 su fabricación y aplicación fue prohibida en Canadá.

Un año antes, tanto en Europa como en Estados Unidos se prohibió la producción y comercialización de estas sustancias. No así en el resto de los países

En 1985 se produjo un derrame de PCB que era transportado cerca de Kenora, Ontario, poniendo nuevamente a este químico en el candelero. A partir de allí se dispusieron normas estrictas para el transporte seguro de este material peligroso.

Estos incidentes llevaron a la Monsanto Company, único fabricante de PCB en Estados Unidos, a frenar su producción voluntariamente.

En Estados Unidos y Canadá, el uso de PCB se permite solamente en sistemas eléctricos e hidráulicos cerrados existentes.

Estados Unidos emprendió un acelerado programa de eliminación de equipos que contengan PCB. Bajo la actual legislación canadiense, el sistema eléctrico existente que contiene PCB debe reemplazarse cuando complete su vida útil. En tanto, el mantenimiento, el control y la vigilancia de estos productos es muy estricta. Los gobiernos provinciales y federales deben asegurar el uso correcto de estos equipos.

A nivel mundial se realizan reuniones para determinar los plazos para la eliminación total de estas sustancias.

El desconocimiento de su peligrosidad produjo un manejo sin ningún tipo de precauciones. Por esto, grandes volúmenes de PCB se han introducido en el ambiente a través de la incineración abierta o incompleta; por la vaporización de pinturas, de capas y de plásticos; por la entrada o salida directa en alcantarillas, vaciándolos en sitios no seguros; y por otras técnicas que no destruyeron el material.

A pesar de las regulaciones, algunos PCBs se siguen vaciando ilegalmente, con total ignorancia y negligencia.     

                                                                                 

Ley 24.051 de residuos peligrosos

    Rige desde fines de enero de 1992. Define qué son los residuos peligrosos, los tratamientos y su eliminación. Además tiene un glosario que ayuda a su interpretación. El PCB está incluido dentro de esta categoría. El decreto 831/93 completa su reglamentación.

La ley de residuos peligrosos fue publicada en el Boletín Oficial el 17 de enero de 1992. Desde ese entonces determina en su artículo segundo que será considerado peligroso, "todo residuo que pueda causar daño, directa o indirectamente, a seres vivos o contaminar el suelo, el agua, la atmósfera o el ambiente en general".

La ley 24.051 excluye a los residuos domiciliarios, radiactivos y los derivados de las operaciones normales de los buques, que se regirán por leyes especiales y convenios internacionales.

Específicamente, en el glosario que contiene, se denomina residuo peligroso "a todo material que resulte objeto de desecho o abandono y pueda perjudicar en forma directa o indirecta, a seres vivos o contaminar el suelo, el agua, la atmósfera o el ambiente en general; y cualquiera de los indicados expresamente en el Anexo I de la Ley N° 24.051 o que posea alguna de las características enumeradas en el Anexo II de la misma Ley".

Dentro del Anexo I, la ley enumera desechos como los resultantes de la atención médica prestada en hospitales, centros médicos y clínicas para salud humana y animal; desechos que contengan cianuros; residuos resultantes de las operaciones de eliminación de desechos industriales; desechos que tengan compuestos de arsénico; cianuros inorgánicos; compuestos fenólicos, con inclusión de los clorofenoles. Concretamente se refiere a sustancias y artículos de desecho que contengan o estén contaminados por bifenilos policlorados (PCB), trifenilos policlorados (PCT) o bifenilos polibromados (PBB), entre otros 45 compuestos.

La ley, también hace referencia a las sustancias tóxicas, tanto de efectos retardados como crónicos, que, de ser aspirados o ingeridos, o de penetrar en la piel puedan causar efectos nocivos, incluso la carcinogenia. Este es el caso del PCB, sustancia a la que la Organización Mundial de la Salud ha calificado como un desencadenante del cáncer.

El PCB queda incluido en la categoría de los ecotóxicos, ya que, según la ley, es una sustancia o desecho que, al liberarse, puede tener efectos adversos inmediatos o retardados en el medio ambiente debido a la bioacumulación o los efectos tóxicos en los sistemas bióticos.

El Artículo 48 indica que "los generadores de residuos peligrosos deben brindar información valiosa por escrito" a las autoridades competentes y al responsable de la planta, sobre sus residuos, para poder "disminuir los riesgos, para el conocimiento más exacto sobre los residuos de su propiedad que se vayan a tratar o disponer y con el fin de que el operador de la planta decida sobre el tratamiento más conveniente".

Dentro de los procesos de eliminación de residuos peligrosos se incluye la incineración: un procedimiento de oxidación térmica a alta temperatura en el cual este tipo de desechos son convertidos, en presencia de oxígeno, en gases y residuales sólidos incombustibles. Los gases generados deben ser emitidos a la atmósfera previa limpieza de gases y los residuales sólidos deben depositarse en un relleno de seguridad.

El Decreto 831/93

Este decreto, de aplicación nacional, reglamenta la ley de residuos peligrosos desde mayo de 1993. En él se puede encontrar la definición de toxicidad. Una característica que identifica a aquellos residuos o a productos metabólicos que "poseen la capacidad de, a determinadas dosis, provocar por acción química o químico-física un daño en la salud, funcional u orgánico, reversible o irreversible, luego de estar en contacto con la piel o las mucosas o de haber penetrado en el organismo por cualquier vía".

También se diferencia entre toxicidad aguda, donde el efecto se manifiesta luego de una única administración; toxicidad subaguda o subcrónica, que provoca consecuencias luego del contacto con el material durante un período limitado como por ejemplo de 1 a 3 meses. La toxicidad crónica es aquella en la que las secuelas se evidencian luego de una administración o contacto durante períodos mucho más prolongados.

Las determinaciones de toxicidad se pueden subdividir en dos grandes categorías: toxicidad humana y ecotoxicidad. En la primera se puede diferenciar la toxicidad oral; por inhalación; por penetración dérmica; o por irritación dérmica. En la segunda se distingue la toxicidad en el ambiente acuático de la del ambiente terrestre.

La eliminación

El anexo III de la ley se refiere a la eliminación de residuos peligrosos. Por un lado, existen "operaciones que no pueden conducir a la recuperación de recursos, el reciclado, la regeneración, la reutilización directa u otros usos". En la sección A se muestran este tipo de operaciones que incluyen los depósitos dentro o sobre la tierra como los rellenos; la inyección profunda en pozos, domos de sal o fallas geológicas naturales; y la incineración en tierra o en mar, entre otras 15 posibilidades.

Por otra parte, para ley, existen operaciones que pueden conducir a la recuperación de recursos, el reciclado, la regeneración, reutilización directa. La sección B comprende todas las operaciones con respecto a materiales que son considerados jurídicamente como desechos peligrosos como la
utilización de estas sustancias como combustible (que no sea en la incineración directa) u otros medios de generar energía; el reciclado o recuperación de sustancias orgánicas que no se utilizan como disolventes y la regeneración u otra reutilización de aceites usados, entre otros métodos de reciclaje.

Para quienes no cumplan con las normas de seguridad, la ley prevé multas que se determinan en cada caso en particular y que la Secretaría de Medio Ambiente utiliza para solventar sus gastos.           

                                                                                  

 Los efectos que el PCB causa en la salud

Se ha demostrado que el PCB puede causar una gran variedad de efectos adversos sobre la salud. Está comprobado que en los animales causa cáncer, además de trastornos en el sistema inmunológico, reproductivo y nervioso.

- Diversos estudios sostienen la teoría de que el PCB causa cáncer en los animales. También se comprobó que en los seres humanos puede provocar la misma enfermedad. Los análisis realizados en trabajadores expuestos al PCB fueron preocupantes: se descubrieron casos de cáncer de hígado y la presencia de melanomas malignos. De esta manera, se confirmaría que el PCB tenga riesgos cancerígenos para los seres humanos.

- El PCB tiene efectos tóxicos en los animales. Afecta el sistema nervioso, inmunológico, reproductivo y endocrinológico.

- Los trastornos inmunológicos que se producen por exposición al PCB se han estudiado en los monos macacos de la India y en otros animales. Es importante observar que el sistema inmunológico de estos monos y de los seres humanos es muy similar. Las investigaciones revelaron que la exposición al PCB puede causar una gran cantidad de efectos sobre el sistema, como una disminución del tamaño de la glándula timo en los monos pequeños, una reducción de la defensa inmunológica y afecta en la creación de anticuerpos. Cuando se debilita el sistema inmunológico, el individuo es más susceptible a contraer neumonía e infecciones virales. Si el sistema inmunológico está afectado, el organismo está más expuesto a contraer cáncer. Estos trastornos también se observaron en los humanos que consumieron aceite de arroz contaminado.

- Los efectos sobre el sistema reproductivo se han estudiado en varios animales, entre los que se encuentran los monos macacos de la India, las ratas y los visones. Se encontraron varios trastornos en los animales que se analizaron. En primer lugar, se redujo el peso de la cría al nacer y disminuyeron los índices de fecundación y la tasa de natalidad. Los estudios también se llevaron a cabo en humanos, en especial en mujeres que trabajaron en contacto con el PCB. En estos casos se observó una disminución del peso al nacer y del tiempo de gestación.

- Los efectos del PCB sobre el sistema nervioso han sido estudiados en monos y en otros animales. Los monos recién nacidos presentaron un déficit muy importante en el desarrollo neurológico, incluyendo el reconocimiento visual, la capacidad de memoria a corto plazo y las aptitudes para aprender e incorporar conocimientos. Estos estudios se basaron los restos de PCB encontrados en la leche materna humana. Los resultados de las investigaciones realizadas en los seres humanos han sido similares a los trastornos encontrados en los monos. Estas semejanzas comprueban los trastornos que el PCB puede causar en el comportamiento humano.

- Está demostrado que el PCB causa trastornos en el sistema endocrinológico. Disminuye el nivel de la hormona tiroides, la cual es fundamental para el normal crecimiento y desarrollo. Se ha demostrado que los roedores presentaron trastornos en la audición. En estudios realizados en los Países Bajos y Japón, se ha relacionado la contaminación con PCB con la disminución del nivel de la hormona tiroides.

- Otros efectos del PCB que no tienen relación con el cáncer, son las alteraciones cutáneas y oculares encontradas en animales y seres humanos. También se encontró toxicidad en el hígado de los roedores. El aumento de la presión arterial, los triglicéridos y el colesterol también fueron relacionados con la contaminación con PCB en seres humanos.
   

Leucemia: una enfermedad que afecta a los chicos

            La leucemia es la segunda causa de muerte en los niños. Según la doctora Sosa, las causas de la enfermedad pueden deberse tanto a factores endógenos como exógenos.

La leucemia linfoblástica es el cáncer de la sangre. Esta enfermedad se manifiesta cuando los glóbulos blancos crecen en forma desordenada y ocupan lugares que no les corresponden.

La leucemia no es hereditaria, no se transmite de la madre al hijo, ni es contagiosa. Sí hay varios predisponentes genéticos que pueden hacer que haya gente más propensa que otra a padecer esta enfermedad. En los chicos, la leucemia es la segunda causa de muerte después de los accidentes. Éste es el tipo de cáncer más frecuente, junto con los tumores en el sistema nervioso.

"Existen dos picos de incidencia en que los niños pueden manifestar esta enfermedad: en los primeros cuatro años de vida y alrededor de los ocho. Los chicos pueden tener varios síntomas, depende del momento del nivel de evolución al que lleguen. Suelen presentar anemia leve, cansancio, palidez, dolor en las piernas y los huesos, aumento del tamaño del hígado, del vaso, de los ganglios y aparición de hematomas en el cuerpo", explica la pediatra Patricia Sosa, especialista en leucemia.

Para entender mejor cómo es la enfermedad, la doctora Sosa explica: "Una célula que se llama linfocito pierde el control y crece desordenadamente, sin que nada ni nadie la pueda frenar. La leucemia es la proliferación anormal de linfocitos. Al ocupar el lugar de las células normales, ocupan la médula ósea, lugar en el que se fabrica la sangre. En vez de producir glóbulos rojos, blancos y otras células, producen nada más que células malignas que no dejan que crezcan las demás".

"La leucemia -agrega Sosa- aumentó mucho en estos últimos años, pero no porque sea una enfermedad que ahora aparece más, sino porque hay más industrialización. Entonces, debe haber algún factor exógeno que está afectando a todos estos chicos. Evidentemente por algo crece la cantidad de chicos con leucemia".

Los causales de la enfermedad pueden deberse a múltiples factores, los cuales no sólo son endógenos, sino también exógenos. Según Sosa, el único factor exógeno que se comprobó que por si sólo puede provocar leucemia es la radioactividad, como ocurrió en Hiroshima y Nagasaki y en Chernobyl. Allí, se comprobó que hubo una alteración en los glóbulos blancos producida directamente por la radiación. Es por eso que en otros casos la doctora recomienda estudiar otros agentes que pueden contribuir para que la enfermedad se manifieste.

Es por eso que, según cada persona y cada caso en particular, los productos cancerígenos o leucemiantes pueden provocar mutaciones o alteraciones dentro del genoma y predisponer un desorden en la célula para que crezca y no tenga control.

Pero al concluir, Sosa brindó un dato alentador: "En la actualidad, el 70 por ciento de los chicos con leucemia se cura luego de someterse a un tratamiento". 

                                       

La lista de Mabel

 En la localidad de Del Viso, partido de Pilar, (Buenos Aires, Argentina) más de 50 personas tienen algún tipo de cáncer. Ciertos de los damnificados creen que los transformadores de luz contienen una sustancia tóxica llamada PCB, que habría contaminado el suelo y el agua. Mientras tratan de establecer una relación entre la enfermedad y la sustancia, Edenor niega el uso de ese compuesto en sus transformadores.       

                                                                                            

                 

   El hijo de Mabel tiene leucemia, pero no es el único caso. Junto a otros vecinos, ella investigó y hoy tiene una lista con más de 50 enfermos de cáncer.      

 En el barrio Villa del Carmen de la localidad bonaerense de Del Viso, partido de Pilar, más de 50 personas padecen algún tipo de cáncer. El dato no es casual: todas viven un barrio de apenas 30 cuadras donde se detectaron contaminantes en el suelo y en el agua. Según un informe del Gobierno de la Provincia, debajo de los transformadores de electricidad colocados en el cableado de luz de la zona fue detectada una sustancia altamente tóxica. En tanto, Edenor niega que sus transformadores contengan ese compuesto.

La zona donde viven los enfermos y fallecidos de cáncer está enmarcada por la avenida Lisandro de la Torre y la ex Ruta 8, y las calles Homero y Santiago Davobe. En ese mismo perímetro, donde se asienta el barrio Villa del Carmen, se extienden los cables de media tensión y hay siete transformadores. Las preguntas son: ¿en estos transformadores hay PCB? ¿Se usó en algún momento?

PCB significa bifenilo ploriclorado y es un refrigerante. Figura entre los 12 contaminantes más peligrosos y en 1976 fue prohibido en Estados Unidos y Europa. La Organización Mundial de la Salud (OMS) alertó sobre sus efectos cancerígenos.

Según explica el ingeniero Brandani, en principio, los transformadores no provocan peligro. Pero si liberan o chorrean aceite que tienen PCB como aditivo, pueden contaminar el suelo, las napas y el agua. Toda la zona -y no sólo el barrio- está, en ese caso, en riesgo porque una de las características de esta sustancia es que, una vez que se desparrama en el ambiente, "es de muy alta persistencia".

Sin embargo, aclara, "el peligro principal está dado cuando explotan o se prenden fuego. En ese caso, el PCB se transforma en un producto químico denominado dioxina o agente naranja", que es cinco millones de veces más tóxico que el cianuro y cancerígeno. En 1995, un transformador de energía de la empresa Edenor explotó en la zona. Tuvieron que retirarlo. Pero a la vuelta, sobre la misma manzana, después instalaron otro.

La historia de Mabel

Hace cinco años que Mabel Lorenzo vive con en el barrio con su esposo y sus dos hijos, justo enfrente del lugar donde explotó aquel transformador. Es maestra. El año pasado descubrió que su hijo Nahuel, de apenas 4 años, tiene leucemia. Y la vida le cambió por completo.

"Nahuel empezó con una tortícolis el día 22 de septiembre. Levantó fiebre, nos llamó la atención porque tenía una tortícolis, no tiene por qué producir fiebre. Fuimos a un traumatólogo con las radiografías y ni siquiera las miró. Sospechó que no era nada bueno. Y nos derivó a un Hospital de San Isidro. Eso era a las 9 de la noche del 23 de septiembre. A las 12 de la noche se supo el nombre de la enfermedad. Era una leucemia", relató Mabel.

Más tarde, y casi sin proponérselo, en la iglesia de su barrio se enteró de otros casos de enfermos de cáncer. Entre ellos, chicos con leucemia linfoblástica y a otros les detectaron un tumor en la cabeza.

"Estábamos en la iglesia y cuando venían y me pedían una intención para un enfermo o para un fallecido, no era de curiosa, pero ya me había obsesionado. Empecé a preguntar de qué había fallecido y les decía: ¿A usted no le molesta si anoto dónde vive? Y así empezamos a hacer una lista", explicó.

En los primeros momentos, la lista de Mabel tenía 19 nombres. Son familias que sufrieron la pérdida de alguno de sus miembros o siguen padeciendo el doloroso tratamiento al que son sometidos sus enfermos.

Mientras los casos aumentaban, Mabel buscaba una causa para las enfermedades. Un ingeniero fue quien, ante su consulta, le sugirió que apuntara a los transformadores de electricidad.

El 12 de junio pasado, la Secretaría de Política Ambiental de la provincia tomó muestras de agua y de la tierra que está debajo de las columnas de energía para evaluar si estaban contaminadas con PCB. Dos días después, Edenor aclaró en una carta: "Dentro del ámbito de la Municipalidad de Pilar, no existen transformadores con líquido refrigerante del tipo policloro bifelinos (PCB). Tampoco fueron instalados en momento alguno, tanto por parte de nuestra empresa como por Segba".

Sin embargo, hace una semana se conocieron los resultados de los análisis realizados por la Provincia de Buenos Aires: se encontró que el agua no es apta para consumo humano y, en el suelo debajo de los transformadores, detectaron restos de PCB.

La lista de Mabel sigue creciendo y ya contabiliza 80 casos dentro del partido de Pilar y 20 más en el de Malvinas Argentinas, a sólo seis cuadras de su casa.

La zona afectada

                   Este es el barrio Villa del Carmen en Del Viso, partido de Pilar. Las personas enfermas de cáncer viven en un radio de 30 cuadras. Casualmente, allí hay 7 transformadores de electricidad colocados en el cableado de la luz. Debajo de los transformadores, se encontraron manchas de aceite que, al ser analizadas por el Gobierno de la Provincia de Buenos Aires, revelaron la presencia de PCB, una sustancia tóxica y cancerígena. Como consecuencia, las napas y el agua están contaminadas.                                                              

                                                                                 

CONTAMINACIÓN POR PCBs


Los contaminantes ambientales bifenilos policlorinados (PCB) y sus efectos sobre el Sistema Nervioso y la salud

Carolina Miller–Pérez,¹ Eduardo Sánchez–Islas,¹ Samuel Mucio–Ramírez,¹ José Mendoza–Sotelo,¹ Martha León–Olea¹

Departamento de Histología y Microscopía Electrónica. Dirección de Investigaciones en Neurociencias. Instituto Nacional de Psiquiatría Ramón de la Fuente Muñiz.

La contaminación ambiental es un grave problema mundial que actualmente preocupa a la comunidad internacional. Las grandes ciudades industrializadas, como la de México, son las más contaminadas. Sin embargo, la contaminación llega hasta zonas alejadas de donde se produce y afecta los ecosistemas. La contaminación es responsable de una alarmante y creciente lista de enfermedades en el hombre, los animales y las plantas. Los bifenilos policlorados (PCB) se catalogaron dentro de los 12 contaminantes orgánicos más tóxicos para los organismos vivos. Sus propiedades físicas hicieron que se usaran ampliamente en la industria. No son biodegradables y se acumulan en el ambiente, se transfieren dentro de la cadena alimenticia y tienden a concentrarse más al final de ésta, por lo que en los alimentos se determinaron concentraciones que sobrepasaban los límites establecidos por el Organismo de Protección del Ambiente de los Estados Unidos. Se demostró que los PCB afectan la función de los sistemas endocrino, inmunológico y nervioso, entre otros. El mecanismo de acción descrito para los PCB, es por medio de la activación del receptor aril hidrocarburo, un factor de transcripción citosólico dependiente de ligando. Los PCB actúan como ligandos y son lipofílicos, por lo que entran a la célula y llegan al núcleo para unirse al ADN, lo cual altera la trascripción de genes específicos y provoca alteraciones genéticas que conducen a cambios en los procesos y funciones celulares.

Los PCB interfieren con la producción y regulación de las hormonas esteroides y tiroideas al actuar como antagonistas o agonistas de los receptores hormonales. Afectan la función reproductora y alteran diferentes aspectos de la sexualidad. Como otros grupos de investigación, el nuestro ha observado que la administración de PCB a ratas gestantes causa un incremento de la mortalidad de las crías, pérdida fetal, peso corporal bajo y una reducción en el número de machos por camada. Los PCB actúan como inmunotoxinas que causan la atrofia del timo y afectan la respuesta inmune. Los PCB y sus metabolitos son carcinogénicos debido a la generación de especies reactivas de oxígeno que pueden producir daño oxidativo al ADN, provocar aberraciones cromosómicas y generar cáncer de mama, hígado, tracto biliar, gastrointestinal, cerebral, etc.

Los organismos son más vulnerables a la exposición de los PCB durante las etapas tempranas del desarrollo embrionario. Los PCB atraviesan la placenta y llegan al feto, permanecen en la leche materna y mantienen niveles altos en las crías. Los PCB afectan así el desarrollo del Sistema Nervioso, los órganos y los tejidos, y pueden llevar a la pérdida fetal. También se asocian a deficiencias en el neurodesarrollo del niño y a alteraciones neuropsicológicas en la atención, el aprendizaje y el desarrollo psicomotor. La exposición aguda o crónica a los PCB se asocia con cefalea, insomnio, nerviosismo, irritabilidad, depresión y ansiedad. Los PCB participan en el proceso de neurodegeneración al afectar el sistema dopaminérgico. En el nivel neurofisiológico, afectan la transmisión sináptica excitatoria e inhibitoria hipocampal; inhiben la potenciación a largo plazo y la plasticidad sináptica; alteran mecanismos de señalización celular como el GABAérgico, en el aprendizaje y la memoria, y producen alteraciones cognoscitivas. Nuestro grupo demostró que la administración de los PCB durante la gestación inhibe la actividad de la enzima sintasa del óxido nítrico y provoca cambios neuronales morfológicos degenerativos en los núcleos paraventricular y supraóptico hipotalámicos.

Las evidencias de los estudios realizados con los PCB son concluyentes en cuanto a que la exposición a estos tóxicos ambientales interfiere con el funcionamiento de diferentes órganos y sistemas y a que son un factor de riesgo para un amplio número de alteraciones neurodegenerativas. Actualmente, las poblaciones están expuestas a concentraciones que exceden los niveles límite tolerables recomendados por la Organización Mundial de la Salud. Nuestro grupo está analizando las alteraciones de estos contaminantes en el nivel neuroendocrino y en algunos aspectos del aprendizaje y la memoria. Dada la relevancia de los efectos de los PCB en la salud y de la falta en México de una valoración de los niveles de los PCB existentes en personas y alimentos, es importante que las instituciones de salud fomenten y apoyen las investigaciones en esta área.

Palabras clave: Contaminantes, neurodesarrollo, neurotoxicidad, PCB, askareles.

INTRODUCCIÓN

La contaminación ambiental es un grave problema mundial que actualmente preocupa a la comunidad internacional. Las grandes ciudades industrializadas son las más contaminadas y entre ellas está la Ciudad de México. Sin embargo, esta contaminación alcanza hasta lugares lejanos no industrializados, con lo que afecta a los animales y al hombre. La contaminación ambiental es responsable de una alarmante y creciente lista de enfermedades en el hombre. De los 187 químicos considerados como tóxicos para los organismos vivos, el Comité Intergubernamental de Negociación sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP) catalogó a 12 como los más tóxicos. Dentro de éstos están los bifenilos policlorados (PCB, por sus siglas en inglés), comúnmente llamados askareles, y las dioxinas, compuestos contenidos en los insecticidas. Los PCB son una familia de más de 209 compuestos químicos estructuralmente relacionados (congéneres), formados por cloro, carbono e hidrógeno (figura 1). Su fórmula general es C₁₂H₁₀–nCln, cada PCB consta de dos anillos bencénicos y de uno a diez átomos de cloro. Los PCB se forman por cloración electrofílica del bifenilo con gas cloro en alguna de las 10 diferentes posiciones (figura 1). El número (1–10) y la posición de los átomos de cloro determinan sus propiedades químicas y son mayoritarios los PCB que tienen de dos a siete cloros. Dependiendo de la posición del cloro en los enlaces de carbono–carbono de los anillos aromáticos, se designan como orto, meta y para. Físicamente, los PCB presentan un aspecto de fluidos aceitosos hasta resinas duras y transparentes o cristales blancos, dependiendo del grado de cloración de la molécula. Los PCB son compuestos química y térmicamente estables, insolubles en agua, no son inflamables, no conducen la electricidad, tienen baja volatilidad a temperaturas normales, se degradan a altas temperaturas, no son biodegradables y son bioacumulables. Precisamente, algunas de estas propiedades hicieron que los PCB fueran importantes para el sector industrial y comercial. Se usaron como enfriadores y lubricantes, principalmente para fluidos dieléctricos de condensadores, transformadores y balastros de luces fluorescentes; en sistemas hidráulicos de equipos de minería como adhesivos y lubricantes; en la industria de la impresión en tintas, selladores en empaques, pinturas y barnices, y en el papel calca; en la construcción en guarniciones de frenos y asfalto, en tuberías de gas, edificios, naves y en la investigación. Sintetizados por primera vez en 1881 por Schmitt–Schulz, en Alemania, la empresa Monsanto de Estados Unidos inició la producción industrial en 1929. Se estima que entre 1929 y 1977 se produjeron 440 mil toneladas de PCB en Estados Unidos.^1,2

Aunque la producción de PCB se prohibió en Estados Unidos y en otros países del mundo desde 1979, estos químicos aún persisten en el aire, agua y suelo, por lo que se bioacumulan y se transfieren dentro de la cadena alimenticia^3–6

La metodología química para determinar, cuantificar y degradar los PCB fue resultado de la investigación y el desarrollo en el campo de la química analítica ambiental de los últimos años.⁷ Existen varios métodos analíticos que ayudan a detectar y monitorear los PCB. Aunque ninguno de ellos es sencillo, estos métodos se utilizan para muestras de agua, aire, suelo, suero y tejidos. Fueron aprobados por diferentes asociaciones, como: Environmental Protection Agency,⁸ the National Institute for Occupational Safety and Health Association of Official Analytical Chemist (AOAC) y la American Public Health Association (APHA).^8–10 Las técnicas más empleadas para la detección de los PCB y sus mezclas, como el Aroclor, son: la cromatografía de gases, cromatografía de gases de alta resolución, la cromatografía de permeación por gel, la detección por captura de electrones, la espectroscopía de masas y de ionización química de iones negativos, espectroscopía de masas de alta resolución y por dilución de isótopo.¹¹ Actualmente, el procedimiento más empleado es el de cromatografía de gases de alta resolución llamado método 1668, el cual fue desarrollado a principios de 1990 por las agencias gubernamentales EPA y la Oficina de Ciencia y Tecnología de Estados Unidos. También existen los métodos bioanalíticos como el ensayo inmunoabsorbente ligado a enzimas (ELISA, por sus siglas en inglés), con el cual se cuantifican los PCB en tejidos.^12,13

Estos métodos pusieron en evidencia que alimentos de consumo humano, como carnes (porcina, vacuna, peces y aves), leche, huevos de gallina, vegetales, granos, etc., contienen altas concentraciones de PCB que sobrepasan lo establecido por las asociaciones internacionales (cuadro I). La EPA estableció un límite de 0.0005 mg de PCB por litro de agua para beber. La Food and Drug Administration (FDA) obliga a que la comida para niños (huevos, leche y otros productos de consumo diario) contenga no más de 0.2–3 partes por millón (ppm) de PCB.¹¹ Para degradar los PCB, se desarrollaron métodos físicos, microbiológicos y químicos. Los métodos físicos consisten en incinerarlos a temperaturas de 1200°C, durante segundos, en presencia de aceite combustible y un exceso de oxígeno; por ultrasonido se degradan con la aplicación de ondas ultrasónicas de alto poder que generan burbujas y cavidades que los fragmentan creando regiones de extrema presión y temperatura que los destruyen; por irradiación se aplican rayos gama a una mezcla desoxigenada de PCB en alcohol isopropílico o aceite mineral; los PCB se separan en su forma inorgánica de cloro y bifenilo.⁷ El método microbiológico consiste en la biodegradación por microorganismos mediante tres vías: 1. respiración aeróbica, 2. respiración anaeróbica y 3. fermentación en ausencia de oxígeno. Los métodos químicos incluyen sustitución aromática nucleofílica, reacciones con metales altamente electropositivos y destrucción atmosférica de los PCB vía ataque nucleofílico por radicales OH.⁷

MECANISMO DE ACCIÓN DE LOS PCB

La estructura lipofílica de los PCB permite su entrada a la célula a través de la membrana celular por difusión pasiva y llega al citosol. Diversos efectos biológicos de los PCB y las dioxinas están mediados por la activación del receptor aril hidrocarburo, un factor de transcripción ligando dependiente (AhR).¹⁴ El mecanismo de acción propuesto es que en el citosol los PCB funcionan como ligandos del receptor AhR, al que se unen con una alta afinidad en el rango nanomolar.¹⁵ El AhR es miembro de la familia de los receptores esteroides y es un factor de transcripción activado por ligandos que controla la expresión de varios genes, entre los que están los de los citocromos. El AhR tiene unidos dos monómeros de hsp90 (heat shock proteins 90) y uno de XAP2 (hepatitis virus B X–associated protein 2), una proteína que se identificó previamente como cochaperona (figura 2). La unión del ligando, es decir, el PCB, produce la disociación del oligómero, desplazando las proteínas hsp90. A partir de aquí se proponen dos rutas: en una hay un aumento rápido de la actividad tirosinquinasa y en la otra se forma un heterodímero con el translocador nuclear de AhR (ARNT) para formar el complejo L–AhR–ARNT. Este heterodímero se transloca al núcleo para unirse a regiones específicas del ADN, como los genes DRE (dioxin responsive element), y posteriormente se une a otras regiones del ADN con una secuencia específica de reconocimiento (GCCTG) para regular la velocidad de trascripción de genes específicos, lo cual implica una activación de genes como Cyt–P450 CYP1A1, CYP1A2 y CYP1B1.^16–18 Los cambios en la expresión génica conducen a alteraciones de los procesos celulares y sus funciones.¹⁹ Uno de éstos es el incremento de la actividad del citocromo P–450 1A1, que provoca la generación de metabolitos tóxicos.²⁰

EFECTOS DE LOS PCB EN DIFERENTES SISTEMAS

Sistema endocrino

Al actuar a través de la vía del receptor AhR, Los PCB mono–orto, no–orto y las dioxinas afectan a la mayoría de las hormonas del sistema endocrino, entre las que se cuentan las hormonas tiroideas,^21–24 los estrógenos, los andrógenos y la corticosterona.²⁵ Así como las dioxinas, los PCB interfieren significativamente con la producción y regulación de las hormonas tiroideas, ya que tienen una estructura química parecida, poseen características de unión similares y actúan como antagonistas o agonistas de estas hormonas.^26,27 En las ratas adultas, la exposición a los PCB induce un incremento en el volumen de las células foliculares tiroideas, seguida de una hiperplasia de los tirocitos y una hipotiroxemia con una reducción de los niveles sanguíneos de tiroxina (T₄).^28–35Los PCB afectan no sólo a las hormonas triyodotironina (T₃) y T₄,²⁷ sino también a los componentes de su vía metabólica como las proteínas acarreadoras (transtiretina) y los receptores.³⁶ Algunos estudios reportan que la hormona estimulante tiroidea (TSH) sérica se incrementa por exposición a los PCB en respuesta a los bajos niveles de T₄,³⁷ mientras que otros estudios no reportan cambios de la TSH.³⁸ Las hormonas tiroideas son esenciales para el desarrollo perinatal. El hipotiroidismo inducido por los PCB afecta algunos mecanismos, principalmente los que se llevan a cabo durante el neurodesarrollo;³⁹ esto y otras alteraciones del desarrollo perinatal se describen más adelante. En la mayoría de los organismos estudiados (humanos y roedores) se ha visto que la exposición a diferentes congéneres de los PCB causa una reducción de la talla y del peso.⁴⁰

Nuestro grupo demostró que la administración de PCB–77 (3 mg/kg/d) del día 10 al 19 de la gestación inhibe la actividad de la sintasa del óxido nítrico (NOS) en las crías de 10 días postnatales. Además se presentaron cambios morfológicos degenerativos como: encogimiento, picnosis, pérdida de las prolongaciones neuronales, muerte neuronal y un decremento en el número de neuronas nitrérgicas en los núcleos paraventricular y supraóptico hipotalámicos (figura 3). Estos núcleos hipotalámicos regulan el equilibrio hidroelectrolítico a través de las hormonas vasopresina y oxitocina. En condiciones de deshidratación se produce un incremento fisiológico de la inmunorreactividad a las hormonas vasopresina y oxitocina y de la actividad de la NOS en los núcleos paraventricular, supraóptico y perifornical hipotalámicos. Cuando se someten a deshidratación ratas de tres meses de edad, expuestas prenatalmente al PCB–77 o al Aroclor 1254, se observa que no se produce el aumento fisiológico esperado de la actividad de la NOS. Por el contrario, existe un decremento significativo de esta actividad y también de la inmunorreactividad a la vasopresina en estos núcleos. Estos resultados sugieren que los PCB afectan la regulación del equilibrio hidroelectrolítico.⁴¹ Coburn et al. (2005, 2007)^42,43 demostraron que las ratas expuestas a los PCB presentan una disminución en la liberación de vasopresina y óxido nítrico en el núcleo supraóptico y un aumento exagerado (800%) en los niveles de vasopresina plasmática en respuesta a la deshidratación. El impacto de los PCB tiene un efecto sobre el estricto control de la osmolaridad plasmática durante el incremento de la demanda fisiológica.

Aunque la diabetes no se considera una enfermedad inducida por el ambiente, existen evidencias fuertes que señalan que la exposición a los PCB contribuye a la incidencia de este padecimiento.⁴⁴ El Instituto de Medicina de la Academia Nacional de Ciencias de Estados Unidos reportó una relación significativa entre la exposición a grandes concentraciones de PCB y dioxinas con el tipo de diabetes e inicio del padecimiento.⁴⁵

Sistema reproductor y sexualidad

Al dañar el sistema endocrino, los PCB y las dioxinas afectan también a los sistemas relacionados, como el reproductivo, y alteran diferentes aspectos de la sexualidad. En todos los estudios realizados en humanos y en otras especies animales queda claro que los PCB afectan la reproducción, aun cuando estén expuestos a niveles bajos. Los daños que causan los PCB, al igual que los de otros disruptores endocrinos, son irreversibles^24,41 y los individuos son más sensibles cuando se exponen durante el desarrollo temprano (in utero). Los PCB son potentes inhibidores de la síntesis de la testosterona.⁴⁶ Las ratas macho expuestas a los fluidos de transformadores que contienen PCB muestran un decremento de esta hormona.⁴⁷ Además, los PCB compiten con la testosterona por la unión a su receptor, lo cual reduce la masculinidad.⁴⁸ Los niveles altos de PCB se correlacionan con la reducción de la movilidad de los espermatozoides^49,50 y de la capacidad de unirse y penetrar en el ovocito.⁵¹ Se reportaron alteraciones peneanas como reducción en el tamaño y la forma.⁵² Retrasan el descenso de los testículos o producen criptorquidia y se asocian a cáncer testicular.⁵³ En mujeres, la exposición a los PCB causa la aparición temprana de la menarquia (primer periodo menstrual) y aumento en la duración del sangrado menstrual.^54,55También causan malformaciones urogenitales, endometriosis,^56,57abortos espontáneos, muerte fetal, partos prematuros y peso bajo de los hijos o crías.^40,41 Además, se ha relacionado con una reducción significativa en el número de hijos varones.^56–60 Al administrar PCB–77 (3 a 15 mg/kg/día) a ratas gestantes, nuestro grupo observó un incremento de la mortalidad de las crías, pérdida fetal, bajo peso corporal a los 10 días posnatales y una reducción en el número de machos por camada.⁴¹ Otras alteraciones observadas son un aumento en la conducta de acicalamiento hacia las crías, el cuidado y la permanencia en el nido.^61,62

Sistema inmunológico

El sistema inmune comprende una red integrada por tejidos y tipos celulares sensibles a los contaminantes ambientales como los PCB. Está bien documentado que, en animales de experimentación como la rata, el conejo y el mono Rhesus, los PCB actúan como potentes inmunotoxinas que causan atrofia del timo y afectan la inmunidad innata, la resistencia del hospedero y la inmunidad mediada por células B y T, así como la inmunidad humoral y en general la respuesta inmune.^63–65 La vía dependiente del receptor AhR.^66,67 es el mecanismo de acción por el que se genera la inmunotoxicidad inducida por los PCB. Los estudios en humanos demuestran que la exposición a los PCB incrementa la incidencia de infecciones. En Taiwán se estudió la función del sistema inmune en un grupo de pacientes que consumió aceite de arroz contaminado accidentalmente con PCB. Este grupo presentó infecciones del tracto respiratorio y de la piel, decremento en la concentración de las inmunoglobulinas IgA e IgM, y una reducción en el porcentaje de linfocitos T totales, linfocitos T activos y linfocitos T–ayudadores.⁶⁸ A su vez, el grupo de Weisglas (1995)⁶⁹ demostró que los niños holandeses de tres meses de edad, expuestos a una mezcla de PCB y dioxinas, tenían niveles más bajos de monocitos y granulocitos que los niños no expuestos.

En otro estudio de este mismo grupo, en 207 pares madre–hijo se cuantificaron los niveles de PCB 118, 138, 153 y 180 en el suero de las madres e hijos y en la leche materna. La concentración de PCB en los hijos fue de 5.9 ppb, cuando el nivel no tóxico es inferior a 1 ppb. Estos niños presentaron más congestión pulmonar, tos y flemas, comparados con los no expuestos. Los autores concluyen que cuanto más alta es la concentración de PCB, mayor es la frecuencia y la gravedad de las infecciones como consecuencia de la supresión del sistema inmune.^69,70

Sistema Nervioso

Neurodesarrollo

En humanos y animales expuestos a ellos en la etapa perinatal, se demostró que los PCB y las dioxinas contribuyen a la interrupción del crecimiento y desarrollo del cerebro, afectan las funciones cerebrales o llevan a la pérdida fetal. Los PCB, en especial los coplanares, tienen un efecto mayor durante el desarrollo que en la etapa adulta y esto se debe a que los organismos en desarrollo son más sensibles a estos tóxicos.^71–73 Los PCB son capaces de atravesar la placenta y pasar al feto, y permanecen en la leche materna, manteniendo en las crías niveles elevados que afectan el neurodesarrollo.⁷⁴ Se sabe que las hormonas tiroideas son muy importantes para el desarrollo normal del cerebro antes y después del nacimiento.^31,75,76 Los PCB desplazan la tiroxina de su proteína acarreadora, la transtiretina fetal, que permite que la hormona tiroidea pueda entrar en el cerebro fetal;⁷⁷ al interferir con esta unión, los PCB tienen el potencial para alterar el desarrollo normal del cerebro.⁷⁸ En los humanos no se afectan los niveles séricos de la proteína acarreadora de la tiroxina (TBG, thyroxine–binding–globuliri).⁷⁹ Los estudios audiométricos hechos en ratas expuestas durante el desarrollo a una mezcla de PCB Aroclor 1254 demostraron que el sistema auditivo está afectado, ya que hay una reducción de la audición a bajas frecuencias.^75,80 Estos estudios sugieren que el daño auditivo se ocasionó por la reducción de los niveles séricos de las hormonas tiroideas, inducidos por los PCB, ya que estas hormonas son necesarias para el desarrollo normal de la cóclea.⁸¹ Los PCB dañan las células pilosas de la membrana basal, área responsable de la audición a bajas frecuencias.⁸² Kenet et al. (2007)⁸³ reportaron que las crías de ratas gestantes a las que se administró PCB–95 por tres semanas presentaron una sensibilidad y respuesta auditiva normales en las neuronas localizadas en el tallo cerebral y una respuesta anormales en las neuronas de la corteza auditiva primaria (A1). Lo anterior se mostró en un mapa audiométrico donde se midieron la intensidad y la frecuencia auditivas. El mapa presentó alteraciones en la organización tonotopográfica, en los campos receptivos y en la plasticidad de la corteza auditiva primaria. Este estudio sugiere que la exposición a PCB altera el desarrollo auditivo cortical. Por otro lado, Fritsche et al. (2005)⁸⁴ observaron que en los cultivos de células progenitoras neuronales normales de humano, que dan origen a neuronas, astrocitos y oligodendrocitos, cuando se exponen al PCB–118 o a la hormona T₃ se incrementa la formación de oligodendrocitos de forma dosis dependiente. Este efecto fue específico del congénere empleado, ya que con el PCB–126 coplanar no se vio este efecto, que es bloqueado por el ácido retinoico y el antagonista NH–3 del receptor de la hormona tiroidea, tal como sucede con la T₃. Estos resultados sugieren que el PCB–118 mimetiza la vía de acción de la T₃.

Neurodegeneración

La preocupación mas reciente en salud publica se enfoca en la relación entre contaminantes ambientales y neurodegeneración, ya que se ha encontrado que el sistema dopaminérgico puede ser afectado por los pesticidas, los metales pesados y los PCB.^85–87 La neurotoxicidad de los PCB se atribuye a los coplanares ortoclorados, los cuales son los más abundantes en el medio ambiente.⁸⁸ Angus et al. (1994)⁸⁹ utilizaron cultivos de células PC12 que derivan del feocromocitoma y se usan como modelo de células dopaminérgicas. Las células diferenciadas y no diferenciadas (se diferencian con un pretratamiento con el factor de crecimiento neuronal, NGF) se expusieron a Aroclor 1254 hasta por 15 días. Se observó que en concentraciones de 100µg/ml por tres días presentan una disminución en los niveles de dopamina. La exposición por más tiempo causó mayor sensibilidad a la dosis y una mortalidad de más de 85% de las células. Esta sensibilidad se asocia al grado de diferenciación celular: cuanto menos diferenciada más efecto. La exposición a dosis bajas de Aroclor 1254 no afectó el crecimiento y estimuló la elongación de las neuritas de forma similar al NGF en las células PC12. Corrigan et al. (1996)⁹⁰ estudiaron la concentración de PCB en la corteza frontal de pacientes con Parkinson y controles (sin Parkinson) y no encontraron relación con esta enfermedad. En otro estudio del mismo grupo de investigadores, encontraron que en el núcleo caudado obtenido post mortem había altas concentraciones de PCB totales y de insecticidas organoclorados. Estas evidencias sugieren que los PCB y los derivados de insecticidas organoclorados, cuya asociación es frecuente, pueden contribuir a la patogénesis de esta enfermedad.⁹¹ En monos macacos expuestos por 20 semanas a PCB (3.2 mg/día), se observó una disminución de los niveles de dopamina en el núcleo caudado y sustancia nigra, mientras que en el globo pálido e hipocampo no hubo cambios.⁹² Los PCB disminuyen la recaptura de neuro–transmisores en los sinaptosomas del cerebro de la rata⁹³ y causan una inhibición del transportador monoamino vesicular (VMAT2) y del transportador de dopamina (DAT).^93–95 Estudios in vivomuestran que la exposición a los PCB disminuye los niveles de las proteínas DAT y VMAT2.⁹⁶ Malkiewicz et al. (2006)⁹⁷ administraron Aroclor 1254 (100µg/g/día) a ratas durante seis días y reportaron que éste causa una disminución en la expresión de la α–sinucleina en cerebelo, corteza, hipocampo e hipotálamo, y un incremento en la parkina y la sinaptofisina. Estas proteínas intervienen en la función sináptica y se asocian, como la proteína precursora amiloidea, con las enfermedades neurodegenerativas.^98–102 La disminución prolongada de los niveles de α–sinucleína en el hipotálamo puede promover un círculo vicioso, en el cual la elevación de la dopamina citoplasmática, el estrés oxidativo, la disfunción de la α–sinucleína y un desajuste en la función vesicular llevan a la pérdida de las neuronas dopaminérgicas.¹⁰³ Por otro lado, en cultivos de neuroblastos humanos SH–SY5Y se observó muerte celular de manera dosis dependiente cuando estos son expuestos por 24 horas a diferentes concentraciones de Aroclor 1254 (10 a 100µg/ml). Esta muerte celular se reduce por la presencia de gadolinum (10 µM), un bloqueador de canales de Ca²⁺. El Aroclor 1254 incrementó el Ca²⁺ citosólico dependiente del Ca²⁺extracelular, lo que indujo un aumento del óxido nítrico (NO) por la activación de la sintasa del óxido nítrico neuronal (nNOS) y la expresión de su isoforma β. Este estudio sugiere que la muerte celular inducida por el Aroclor 1254, en este tipo celular, está mediada por una activación de la ruta cGMP/PKG, que es estimulada por la producción de NO.¹⁰⁴ Yuansheng Tan et al. (2004)¹⁰⁵ mostraron que la toxicidad producida por los PCB orto–sustituidos en las células granulares cerebelares se debe a la elevación del Ca²⁺ intracelular, lo cual cambia el potencial de membrana mitocondrial y genera radicales libres que causan una rápida pérdida de la integridad de la membrana y muerte celular. Lee y Opanashuk (2004)¹⁰⁶ determinaron el mecanismo por el cual se produce daño celular dopaminérgico con la exposición a Aroclor 1254 en cultivos de la línea celular MN9D dopaminérgica. Reportaron que la exposición a Aroclor 1254 induce un incremento en la producción de especies reactivas de oxígeno, lo que causa citotoxicidad y posteriormente muerte celular dependiente de la concentración y el tiempo de exposición. El estudio sugiere que una concentración subletal de PCB activa una ruta relacionada con el estrés oxidativo, la cual interrumpe la función de las neuronas dopaminérgicas.

Efectos neuropsicológicos

Se ha observado que los contaminantes ambientales pueden alterar aspectos de la conducta, tanto en niños como en adultos. En la mayoría de los estudios se reporta que, durante el neurodesarrollo, los contaminantes tienen un efecto mayor en el nivel neuropsicológico. La exposición aguda o crónica a los PCB se asocia con cefalea, insomnio, nerviosismo, irritabilidad, depresión y ansiedad. Fitzgerald et al. (2008)¹⁰⁷ realizaron un estudio en personas de 55 a 74 años de edad que vivieron cerca de un río contaminado con PCB. Se les aplicaron 34 pruebas para la detección de deficiencias en la cognición, la función motora, el estado afectivo y la función olfatoria. Se observó así una relación entre concentraciones altas de PCB en el suero con un decremento en el aprendizaje verbal y un incremento en los síntomas de depresión. En otro estudio con mujeres de alrededor de 60 años se observó una mayor susceptibilidad a los contaminantes, pues éstas presentaron deficiencias en el aprendizaje y en la memoria visual comparadas con mujeres no expuestas.¹⁰⁸

La regulación de las emociones, la motivación o la disminución en la respuesta de alerta requiere la contribución de la corteza ventromedial y superior prefontral. Los cambios en la atención y otras funciones de ejecución se asocian a la dopamina y a la actividad fronto–estriatal en individuos sanos.¹⁰⁹ Estas funciones pueden alterarse por el efecto de los contaminantes ambientales. Estudios en ratas corroboraron que los PCB alteran la función fronto–estriatal y disminuyen los niveles de dopamina debido a que inhiben el transporte vesicular de la dopamina.^95,110 Por otro lado, se reportó que los PCB producen la muerte de las neuronas dopaminérgicas en el núcleo estriado y en la corteza prefrontal.¹¹¹

En cuanto al desarrollo mental y psicomotor de niños expuestos prenatalmente a los PCB, los reportes muestran diferentes resultados. Daniels et al. (2003)¹¹² reportaron que en niños de ocho meses de edad no se aprecia un efecto evidente al aplicar la escala de Bayley de desarrollo infantil (1993)¹¹³. Sin embargo, Nakajima et al. (2006)¹¹⁴ observaron en niños de seis meses expuestos prenatalmente a PCB, un efecto más evidente en el desarrollo psicomotor que en el desarrollo mental aplicando la misma escala. Se observó que los hijos (de aproximadamente 11 años de edad) de un grupo de madres que consumieron pescado contaminado con PCB durante la gestación, presentaron resultados bajos en la comprensión de la lectura, la concentración y la memoria auditiva, y una disminución en la memoria de corto plazo en evaluaciones verbales cuantitativas.^115–117 En un estudio con niños de siete años se reportó que no hubo efectos sobre el coeficiente intelectual.¹¹⁸ La exposición al PCB–126 incrementa los niveles de corticosterona en las crías de ratas expuestas y éstas presentan un estado de ansiedad, ya que se afecta el eje hipotálamo–hipófisis–adrenal.¹¹⁹ Diversos factores como la alimentación, la raza, el sexo, la edad o el tipo de contaminante influyen en el efecto de los PCB sobre las funciones neuropsicológicas.

Neurofisiología

Diversos grupos de investigación estudiaron los efectos de los PCB en el nivel neurofisiológico. Éstos se enfocan a la electrofisiología de las neuronas afectadas, la neurotransmisión, el aprendizaje, la memoria y el comportamiento, y, recientemente, a su relación con algunas alteraciones cognoscitivas. Los experimentos con modelos animales, como monos y ratas, mostraron que, en los primates, la exposición durante la gestación al Aroclor 1016 y 1248 produjo un déficit en las pruebas de discriminación de color, espacio y forma, así como en la memoria y aprendizaje espacial.^120,121 Gilbert et al. (1999)¹²² expusieron a un grupo de ratas gestantes al Aroclor 1254 y estudiaron a las crías a los tres y seis meses de edad. Reportaron un decremento de 50% en la potenciación a largo plazo (LTP) en el giro dentado comparado con las controles. Por lo anterior sugieren que esta alteración en la plasticidad sináptica del giro dentado persiste hasta la adultez y que se debe al tratamiento con Aroclor 1254. Otro estudio de este grupo de investigadores con el mismo protocolo de administración de PCB demostró que en las ratas adultas se modifica la transmisión sináptica excitatoria e inhibitoria en el giro dentado, y confirmó que los cambios en la plasticidad hipocampal son persistentes como resultado de la exposición al Aroclor 1254 in utero.¹²³ Bushnell y Rice (1999)¹²⁴ expusieron perinatalmente a ratas al PCB–126 (0.25–1 mg/kg/día). A los tres y cuatro meses de edad se les administró clorodiazepóxido (CDP), un activador del receptor GABA–A, en dosis de 0, 3, 5 y 8mg/kg por vía subcutánea, 20 minutos antes de realizar tareas de atención sostenida y recompensa de alimento. Los resultados mostraron un decremento en la ejecución de estas pruebas en las ratas control (tal como se esperaba); en las ratas tratadas no se observó afectación por el CDP. Los autores sugieren que la exposición al PCB–126 altera la vía de señalización celular mediada por el sistema GABA–érgico. El grupo de Niemi (1998)¹²⁵ realizó un estudio electrofisiológico in vitro en que se evaluó la potenciación a largo plazo en rebanadas de hipocampo de rata joven. Los investigadores encontraron que la exposición a dosis bajas (l µg/ml) de Aroclor 1254, bloquea la LTP en neuronas de la región CA1 y que con dosis mayores se reduce la transmisión sináptica. Otros estudios muestran un bloqueo de la LTP en las neuronas colaterales de Schaffer y en las fibras musgosas de la región CA3 del hipocampo al usar PCB–77,¹²⁶ lo que apoya la hipótesis de que los PCB afectan los procesos de aprendizaje y memoria.

Cáncer

Los PCB son carcinogénicos y actúan como promotores generales del cáncer al incrementar los efectos de otras sustancias carcinógenas por la generación de especies reactivas de oxígeno y la inducción de genes relacionados con el cáncer.¹²⁷ La exposición crónica a los PCB provoca aberraciones cromosomales.^128,129 Los metabolitos de los PCB inducen la generación de radicales que producen daño oxidativo al ADN detectado en tumores cancerígenos de la mama.¹²⁹ Algunos trabajos en cáncer de mama reportan que la exposición a los PCB induce la actividad de la enzima P–450 1A1 y el polimorfismo del gen CYP1A1, lo que provoca alteraciones en la síntesis de proteínas.^130–132 Un gran número de estudios realizados en trabajadores expuestos a PCB reporta un incremento de diferentes tipos de cáncer, como los de hígado, vesícula, tracto biliar, gastrointestinal, piel (especialmente melanomas malignos), linfomas Non–Hodgking's, pulmón, páncreas y cerebro.⁴⁴ En estudios hechos en hígado de ratones expuestos al PCB–153, se observaron mutaciones en los genes CANTV, Ha–ras y B–raf, los cuales son promotores de cáncer y producen tumores en el hígado del ratón.¹³³

DISCUSIÓN Y CONCLUSIÓN

Las evidencias de los estudios realizados con los PCB son concluyentes en que la exposición a estos tóxicos ambientales tiene efectos que alteran el funcionamiento de diferentes órganos y sistemas, como el endocrino y el nervioso, tanto en humanos como en otros animales y en que es un factor de riesgo para un amplio número de alteraciones neurodegenerativas. La principal preocupación de las organizaciones de la salud sobre los efectos de estos contaminantes es la etapa perinatal, ya que durante este período los procesos de desarrollo son más susceptibles a estos tóxicos ambientales. A pesar de que no se producen en gran escala, estos contaminantes permanecen en el ambiente por sus propiedades fisicoquímicas, por derrames accidentales, por liberación durante un transporte inapropiado y por incineración de productos que los contenían. Por lo anterior, actualmente la mayoría de la población de las grandes ciudades vive expuesta a concentraciones límite que exceden los niveles tolerables recomendados por la Organización Mundial de la Salud. En México se tienen reportes de accidentes de contaminación por PCB en poblaciones marginadas y hay estudios de especies marinas contaminadas de las costas del país. Sin embargo, no existen reportes que documenten, como en otros países, el efecto de estos contaminantes en la población mexicana y su concentración en los alimentos. El problema se agrava porque existen pocos grupos interesados en estudiar los efectos de estos tóxicos. Nuestro grupo analiza actualmente los efectos de estos contaminantes en el nivel neuroendocrino y en algunos aspectos del aprendizaje y la memoria en ratas. Dada la relevancia de los efectos de los PCB en la salud, es importante que las instituciones de salud fomenten y apoyen la investigación en esta área.

AGRADECIMIENTOS

A Feliciano Camacho por su asistencia técnica y a Raúl Cardoso y José Luis Calderón por la ilustración. Esta revisión fue financiada parcialmente por el proyecto UC–MEXUS/CONACYT (ML–O y MC) y por el Fondo de Apoyo a Proyectos de Investigación INPRF (ML–O).